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生物脱氮除磷工艺演示过程氮和磷是用于废水处理的重要的微生物增长要素。
因此，在所有的生物处理过程中在一定程度上都会出现脱氮除磷。
细胞中含有约百分之十二的氮和百分之二的磷。
处理系统以营养代谢为目的，所谓的生物脱氮除磷，从本质上说组成的两个进程为：生物脱氮和强化生物除磷（EBPR ）。
生物脱氮生物脱氮反应的关键过程是硝化和反硝化作用，如（图1 ）。
其他相关的反应，包括氨化（有机转换氮氨）和氮素吸收的细胞生长。
硝化硝化是氨氧化成硝酸盐和亚硝酸盐。
参与反应的关键生物体是硝化和亚硝化细菌。
自养微生物通过氧化无机氮化合物获得能源：细胞生长的主要碳源是二氧化碳。
因此，有机质（BOD）是硝化反应的一个先决条件。
亚硝酸盐的积累通常不会在一个完全硝化系统中遇到，因为硝化是越来越慢，但有一些迹象表明，操作无法进行，亚硝酸盐对硝酸的转换可能成为限制因在废水的温度超过25温度到30C素，导致需要增加氯气进行消毒。
据了解，生物体可以通过硝化和反硝化调解硝化过程，因此，氨氧化细菌长期提供基板在BNR系统，硝化过程的控制因素有两个：（1 ）AOBs缺乏功能多样性。
他们约占2%的微生物质量。
（2 ）AOBs的敏感性要求严格的环境条件。
硝化的影响因素如下：与异养微生物相比，硝化细菌增长速度缓慢（BOD—异养微生物），可靠的硝化作用需要更长的固体停留时间。
硝化与废水温度直接相关。
•温度：硝化反应的速率随温度上升到一定点（30℃至35℃），然后下降。
具体地说，温度由20℃降至10℃，硝化反应将减少约百分之三十，只有提供三倍的MLSS，才能达到正常的出水氨氮浓度，设计系统的硝化作用通常可以应付对氨氮限制。
•溶解氧（DO ）：硝化需氧量约4.6mgO2\mg NH4-N。
当溶解氧下降到远低于2 mg / L的延长时间，硝化作用将受到抑制。
•碱度和pH值：硝化作用每氧化1毫克的NH4 – N需要7.1毫克的碱（碳酸钙）。
如果进水碱度不足，硝化作用将受到抑制。
生物脱氮除磷工艺演示过程氮和磷是用于废水处理的重要的微生物增长要素。
因此，在所有的生物处理过程中在一定程度上都会出现脱氮除磷。
细胞中含有约百分之十二的氮和百分之二的磷。
处理系统以营养代谢为目的，所谓的生物脱氮除磷，从本质上说组成的两个进程为：生物脱氮和强化生物除磷（EBPR ）。
生物脱氮生物脱氮反应的关键过程是硝化和反硝化作用，如（图1 ）。
其他相关的反应，包括氨化（有机转换氮氨）和氮素吸收的细胞生长。
硝化硝化是氨氧化成硝酸盐和亚硝酸盐。
参与反应的关键生物体是硝化和亚硝化细菌。
自养微生物通过氧化无机氮化合物获得能源：细胞生长的主要碳源是二氧化碳。
因此，有机质（BOD）是硝化反应的一个先决条件。
亚硝酸盐的积累通常不会在一个完全硝化系统中遇到，因为硝化是越来越慢，但有一些迹象表明，操作无法进行，亚硝酸盐对硝酸的转换可能成为限制因在废水的温度超过25温度到30C素，导致需要增加氯气进行消毒。
据了解，生物体可以通过硝化和反硝化调解硝化过程，因此，氨氧化细菌长期提供基板在BNR系统，硝化过程的控制因素有两个：（1 ）AOBs缺乏功能多样性。
他们约占2%的微生物质量。
（2 ）AOBs的敏感性要求严格的环境条件。
硝化的影响因素如下：与异养微生物相比，硝化细菌增长速度缓慢（BOD—异养微生物），可靠的硝化作用需要更长的固体停留时间。
硝化与废水温度直接相关。
•温度：硝化反应的速率随温度上升到一定点（30℃至35℃），然后下降。
具体地说，温度由20℃降至10℃，硝化反应将减少约百分之三十，只有提供三倍的MLSS，才能达到正常的出水氨氮浓度，设计系统的硝化作用通常可以应付对氨氮限制。
•溶解氧（DO ）：硝化需氧量约4.6mgO2\mg NH4-N。
当溶解氧下降到远低于2 mg / L的延长时间，硝化作用将受到抑制。
•碱度和pH值：硝化作用每氧化1毫克的NH4 – N需要7.1毫克的碱（碳酸钙）。
如果进水碱度不足，硝化作用将受到抑制。
随着pH值下降，这可能减少硝化率.很多的WWTPs运作的pH范围内的6.8至7.4。
•抑制化合物：硝化作用会由于某些重金属受到抑制，一些用于污泥调理聚合物也会抑制硝化作用。
目前，在某些特定的工业中，硝化受抑制很受关注。
硝化导致氮（氨）的氧化形式（硝酸盐）转化的减少。
它本身并不是一个重要脱氮机制。
反硝化反硝化必须遵循硝化作用的规律以取得高的总氮去除率。
反硝化是利用某些异养菌减少硝化产生的氮气。
这一进程要求缺氧条件和丰富的可以被快速生物降解的有机物（RBOM ）。
缺氧是指存在化合态氧（硝酸盐和亚硝酸盐）和无游离氧或溶解氧（DO ）的情况。
简化的反应是：脱氮的结果是3.6毫克CaCO3的碱度的恢复和2.9mgO2\ mgNO3-N的减少，因此，结合硝化（有氧）和反硝化作用，缺氧部分碱度恢复和氧气提升才能实现。
设置一个缺氧选择器的额外好处是改善污泥沉降。
决定了硝酸盐脱氮量的反硝化率（g NO3-N /g MLVSS），主要受（ 1 ）RBOM提供项（ 2 ）温度的影响。
•RBOM提供项包括：反硝化细菌，使用有机物作为能源和碳源。
作为第一个近似值，最低生化需氧量：TKN比约为3:1 ，需要在生物反应器进水时提供稳定的反硝化过程。
实际比例将取决于操作条件及基质的生物降解速度。
在一定范围内，更高的F ：M比率为缺氧区实现更高的反硝化率。
同样，该类型的基质也影响脱氮率。
甲醇和发酵的最终产品，如进水中挥发性脂肪酸（VFAs ）的存在可能导致脱氮率明显增高。
支持衰变内源性反硝化与缓慢的反硝化率相联系。
•温度：废水温度促使高等微生物活性增加，从而导致更高的反硝化率。
对于给定的基质（生化需氧量）的浓度，温度变化20℃至10℃将减少脱氮率约为百分之七十五。
强化生物除磷（EBPR ）如前所述，典型的污泥浓度的磷含量在常规二级处理中大约占总重量的百分之二。
所谓磷聚磷强化生物除磷（EBPR ）是指磷吸收率大于常规富磷细菌的进行磷的代谢。
杆菌是最广泛的认可的专门有氧细菌。
磷含量可高达体重的百分之十，但通常是介于3至百分之五;因此，生物除磷的能力，直接关系到一部分公共事务效率，关键工序的功能，有利于选择工艺过程包括：•包括挥发性脂肪酸（VFAs ）在内的可被快速降解的有机物的厌氧区。
•强化好氧区。
•回收磷丰富的返回污泥的厌氧区在厌氧区（图2 ），PAOs利用和存储VFAs作为碳化合物，如聚- β -羟基丁酸酯（PHB ）。
，这些需氧的PAOs，在厌氧区不能使用VFAs。
相反，在好氧区细胞吸收VFAs以储存聚羟基丁酸酯。
换言之，在厌氧区的PAOs并不多，但胖！无机聚磷颗粒的分解提供了积累PHB 所需的能量。
这种能量丰富的聚磷颗粒的分裂释放出大量的磷，可比喻为一个电池放电。
在随后的好氧区，PAOs使用内部储存的聚羟基丁酸酯作为碳和能量来源，并吸收了在厌氧区的全部磷酸盐和进水中磷酸盐（充电电池）。
这是因为在好氧区，聚羟基丁酸酯氧化释放24至36倍的能量用于在厌氧区储存PHB。
因此，磷的吸收显著多于磷释放。
污泥处理实现除磷。
当磷返回回收污泥的厌氧区，这一过程进行重复（图3 ）。
总之，周期性形成和消耗的存储有机化合物（如聚羟基丁酸酯）影响着复杂的生化反应的EBPR过程，协同消耗和形成无机聚颗粒。
一些PAOs具有脱氮能力。
在缺氧区，反PAOs（DePAO ）使用硝酸而不是游离氧氧化其内部储存的聚羟基丁酸酯和影响磷的摄取。
与其他异养细菌相比，PAOs需要较高的能量来完成周期性反应与EBPR进程，这两个最关键因素，有利于PAOs的扩散，因此，EBPR可靠性需要完全的厌氧和丰富VFAs 。
•严格的厌氧区：必须保持严格厌氧条件以吸收基底。
这意味着，厌氧区应避免溶解氧（DO ）和硝酸盐的来源，因为这两者破坏厌氧条件和取代的PAOs竞争优势。
螺杆泵和自由下降堰将大量溶解氧带入污水。
同样，脱氮过程中的溶解氧和硝酸盐一个重要来源，并返回污泥硝化系统回收硝酸盐。
与硝化作用不同的是，EBPR系统中SRT含量的相对较低。
如果不需要进行硝化，维持STR约2至4天将阻止硝酸盐形成化及其对厌氧区的影响。
•挥发性脂肪酸的重要性：在厌氧区充足的VFAs有助于维持稳定的EBPR过程，还可以提高反硝化率。
并不是所有VFAs对EBPR工艺同样有效。
乙酸被认为是首选的挥发性脂肪酸，而甲酸似乎并不是。
最近的研究表明，混合VFAs有益持续的和可靠的EBPR 。
用于加强反硝化的甲醇，没有参与EBPR 。
挥发性脂肪酸可通过在线来源主要过程或离线来源生成（表1 ）每一方案的优点和缺点，都应考虑VFAs来源再进行选择。
工艺选择BNR过程中生化过程和微生物的相互作用相当复杂。
不同的生物反应，摘要列于表2 ，都需要考虑设计，优化，控制和BNR进程的故障排除。
BNR系统的设计师和经营者面临的挑战设计是微生物所需的环境条件（即厌氧，缺氧，好氧），包括最佳顺序和适当时间长度。
考虑到不同的进水流量和荷载（BOD和营养物质），说起来容易做起来难。
通常是根据进水特点和目标出水水质选择最适当BNR的过程。
进水特性BNR过程对进水特性非常敏感。
特别是VFAs发挥核心作用，增强除磷脱氮率。
生化需氧量：总磷和BOD ：生物反应器进水常用废水指标的TKN比例适合BNR系统。
可接受的最低比率：如果进水生化需氧量：总磷低（生化需氧量有限），大量的VFAs可能无法被利用，除磷可能受到影响。
同样，低生化需氧量：TKN率可能会导致脱氮效率下降。
进水浓度低的情况下，在初沉池BOD被大量去除，或大量的回收磷，氮负荷污泥处理操作可能会导致BOD 限制的情况。
一点忠告：在氮和磷负荷循环流污泥处理和加工操作中应包括确定这些比率。
出水水质目标出水水质指标用于工艺设计一般应低于该许可证的要求。
图4所示，出水总氮，总磷是由下列部分组成：各种污水总氮，总磷，消除机制，各自的技术限制显示于表3 。
可溶性P可以通过生物或化学的手段去除。
在生物除磷，VFAs数额提供给错误将决定污水可溶性磷。
化学除磷中化学剂量的使用将决定可溶性P沉淀的数量;然而，达到非常低的污水可溶性P比例将需要更多的化学品（超过计量要求），这将导致生产更多的污泥。
最低出水总氮限制约3毫克/升，可以使用常用于城市污水处理的技术来实现。
更大氮素组分进一步削减总氮是可以实现目标，即硝酸盐氮和非生物降解可溶性有机氮。
这些可以被反渗透去除（RO）。
然而，这样做会导致成本过高，并不能提供一个全面的可持续的环境效益，考虑是否有必要处置反渗透系统出来的水。
颗粒除磷取决于最后澄清池的固体捕获效力和污水过滤器（如果提供）。
在没有污水过滤，污水总磷小于0.7 mg / L时，才能实现的强化生物除磷（EBPR ），其次是良好的澄清。
良好的固体控制变得越来越重要是为了降低出水总磷。
EBPR系统的出水固体平均磷含量约为百分之4至7（干重），并能够显着地有益出水总磷水平。
例如，当图5 ，10 mg / L 的出水总悬浮固体相当于约0.4 mg / L的出水颗粒磷（假设磷含量百分之六和VSS的百分之七十五）。
因此，较高的磷含量的污泥，可溶性磷越低将需要对某一出水总磷。
达不到0.2 〜0.3 mg / L的废水总磷将需要颗粒过滤。
总磷水平仍低于“ （< 0.05毫克/升），才能实现膜过滤或镇流器絮凝，从而增加固体捕获能力。
也就是说，出水总磷许可限制，可能需要工厂实现出水总悬浮固体低于许可值。
工艺配置所有的生物反应进行的槽被称为生物反应器。
多年来，一些生物反应器的配置已经制定，以实现总氮，总磷去除率。
所有这些将厌氧，缺氧，好氧区。
分化功能区序列和位置循环流。
一些常见的配置，下面讨论。
脱氮工艺配置改性Ludzack - Ettinger（MLE）进程（图6 ），使用进水基板把缺氧区放在有氧区前面提供反硝化反应的第一次机会。
混合液回收是用来增加脱氮。
通常情况下，混合液回收率高于四倍Q（Q =进水流量）提供边际效益高的混合液回收率也增加了潜在的缺氧区的溶解氧回收。
MLE过程出水总氮水平介于6-8毫克/升这四个阶段如配置（图7 ），其中包括第二缺氧区后脱氮（内源性）。
这是为了达到3 mg / L的总氮的技术限制。
最后一步是曝气是为了去除任何剩余氮气，以防止净水池不能取得好的净化效果。
另一个LOT进程配置需要在反硝化系统后使用过滤器.Methanol将需增加能维持可观硝化细菌数量的过滤器。
此深度和持续冲洗过滤器已被广泛应用已达到这个目的。
如图8所示，分级进水系统可以和缺氧区一起运行，在每个循环中去除6-8毫克/升总氮。
分级进水还有其它好处，如降低最后澄清池的固体，同一容器高泥龄的数量，并防止固体分散在首次通过污泥复氧的高流量条件。
序批式反应器（SBR）能在一个合适的周期生产6-8毫克/升的总氮。
